生物錳氧化物對4種重金屬的吸附特性研究*

易春龍 葉欣 李泰來 肖乃東

(1.大理大學 云南大理 671000； 2.中工武大設計研究有限公司 武漢 430223；3.華中農業大學資源與環境學院生態與環境工程研究室 武漢 430070)

0 引言

錳氧化物是高反應性礦物相，在元素的生物地球化學循環中起著重要作用，它們強烈參與各種重金屬的氧化還原和吸附反應。與非生物錳的氧化相比，微生物可使錳的氧化過程加速多達105倍[1-2]。在缺乏微生物的情況下，天然水生系統中錳的氧化盡管在熱學上是有利的，但通常以非常緩慢的速度進行。因此，大多數自然環境中的錳氧化物被認為直接來源于生物氧化過程或生物錳氧化物隨后的改變。通常認為生物錳氧化物是結晶度較差、無定形的納米顆粒。惡臭假單胞菌MnB1產生的錳氧化物是具有六邊形對稱結構的結晶性較弱的水鈉錳礦，每個生物錳氧化物平均僅包含3個堆疊的薄片，并且在水平區域內延伸約8～9 nm，使其成為真正意義上的納米顆粒[3]。

生物錳氧化物因其在重金屬的生物地球化學循環中發揮重要作用及被用于有毒重金屬污染水體環境的生物修復的潛在用途而備受關注。VILLALOBOS M等[4-5]的研究結果表明，Pb在錳氧化物上的駐留方式可分為2種，一種駐留在微晶的中間層區域，另一種駐留在其外表面。Zn在低濃度負荷下與結構O原子形成四面體配位形態吸附到生物錳氧化物上，在高濃度負荷下則以八面體配位形態被吸附[6]。這些研究結果表明，生物錳氧化物對重金屬具有獨特的吸附特性。

Cu、Zn、Cr、As是水體污染中常見的重金屬，但尚無關于錳氧化物同時吸附此4種重金屬的研究。本研究的目的在于對生物錳氧化物的結構特性及組成進行表征分析，研究不同環境條件下4種重金屬在生物錳氧化物上的吸附特點，并推斷可能的吸附機理，以期為生物錳氧化物治理重金屬污染的水體提供科學依據。

1 材料與方法

1.1 實驗材料

實驗菌種：Sphingopyxissp. 4-15，由華中農業大學微生物國家重點實驗室提供。

R2A培養基：酪蛋白氨基酸0.5 g，酵母粉0.5 g，可溶性淀粉0.5 g，葡萄糖0.5 g，胰蛋白胨0.5 g，丙酮酸鈉0.3 g，磷酸氫二鉀0.3 g，七水硫酸鎂0.05 g，蒸餾水1 000 mL，高壓滅菌(121 ℃)20 min。

主要試劑：硝酸銅、硝酸鉻、分析純、硝酸鋅和亞砷酸鈉，用于配制重金屬離子母液。其中Cu2+、Zn2+母液質量濃度為10 000 mg/L，Cr3+、As3+母液質量濃度為1 000 mg/L，實驗時再根據需要稀釋至設定濃度和用量體積。其余試劑均為分析純或優級純。

1.2 實驗方法

1.2.1 錳氧化細菌的形態觀察

對錳氧化細菌進行革蘭氏染色，在光學顯微鏡(LEICA MD500)下觀察染色情況；將菌體在無菌條件下冷凍干燥后，用掃描電子顯微鏡(Hitachi SU8000, JAPAN)觀察細胞形態。

1.2.2 生物錳氧化物的制備與表征

向滅菌冷卻后的R2A培養基中加入一定量經過濾除菌的HEPEPS緩沖液(pH值=7.0)和MnCl2溶液(1 mol/L)，使得緩沖液最終濃度為20 mmol/L，Mn(II)最終濃度為10 mmol/L。按1%的接種量接種細菌后，于28 ℃、180 r/min的條件下振蕩培養10 d，離心收集錳氧化物沉淀，用去離子水反復洗滌去除雜質，隨后將沉淀凍干保存備用。

對上述錳氧化物樣品進行表征。在Bruker D8 Advance X射線衍射儀上進行X-射線衍射分析(XRD)；場發射掃描電鏡(FESEM)觀察在SEM/EDX分析儀(FESEM-EDX, Hitachi SU8000, JAPAN)上進行；表面積(Specific Surface Aera, SSA)用全自動比表面和孔徑分布分析儀(Micromeritics ASAP 2020, USA)測定；紅外吸收光譜分析在傅里葉變換紅外光譜儀(Bruker VERTEX 70)上進行；光電子能譜(XPS)分析在VG Multilab 2000 X射線多功能電子能譜儀上進行。

1.2.3 各因素對重金屬吸附影響實驗

吸附實驗采用批實驗方式進行?；鶞蕦嶒灄l件：pH值為5.0，離子強度為0.01 mol/L，溫度為25 ℃，時間為24 h，Cu、Zn、Cr、As質量濃度分別為25、25、2.5、2.5 mg/L。研究一個因素對吸附的影響時保證其他基準條件不變。

取(0.010 0 ± 0.000 2) g生物錳氧化物放入100 mL離心管中，加入20 mL一定濃度的重金屬混合溶液，用NaNO3調節溶液離子強度，用NaOH或HNO3調節pH值，混合溶液于25 °C振蕩反應24 h。過濾后取清液，測定Cu、Zn、Cr、As濃度。pH值梯度為2、3、4、5、6；離子強度梯度為0.01、0.03、0.05、0.1、0.5 mol/L；溫度梯度為15、25、35、45 °C；Cu、Zn、Cr、As濃度比為1∶1∶0.1∶0.1，其中Cu質量濃度為5、10、20、25、30、40、50 mg/L；時間梯度為5、15、30、60、120、180、240、300、360、420 min。

1.3 測試分析方法

溶液pH值用pH計(PE28，梅特勒-托利多)測定；各金屬離子濃度用電感耦合等離子體發射光譜儀(ICP-OES，Agilent 5110)測定。

2 結果與討論

2.1 錳氧化細菌形態觀察

在固體培養基上培養錳氧化菌株Sphingopyxissp. 4-15，觀察到其菌落形態為邊緣清晰的圓形，色黃，表面有光澤，菌落直徑較小。圖1為該細菌的革蘭氏染色結果，革蘭氏染液將其染成紅色，說明該菌為革蘭氏陰性細菌。由掃描電鏡圖(圖2)可見，菌體細胞為膠囊狀，長度較短，約0.5～1 μm。

2.2 錳氧化物的結構及性質

生物錳氧化物的掃描電鏡圖如圖3所示，由圖3可見，生物錳氧化物為瓣片狀，瓣片結構有序交聯在一起形成花球狀，形貌較為規則，花球直徑為2.5～3 μm。XRD圖譜(圖4)中的衍射峰表明，生物錳氧化物中含有MnO2、Mn3O4和MnO等不同類型的晶體錳氧化物。XPS圖譜(圖5)顯示，Mn、C、O、N為生物錳氧化物的主要組成元素。為了進一步了解生物錳氧化物中Mn的氧化態，對Mn(2p3/2)峰進行了曲線擬合，圖6顯示了Mn 2p的區域和XPS光譜擬合曲線，結果表明Mn2+、Mn3+和Mn4+在生物錳氧化物中共存，其中Mn4+占最高比例(見表1)，平均錳氧化度為3.32。

圖1 菌株革蘭氏染色

圖2 菌株掃描電鏡圖(×20 000倍)

圖3 生物錳氧化物掃描電鏡圖(×6 000倍)

圖4 XRD圖譜

圖5 XPS圖譜

圖6 Mn(2p3/2)擬合圖譜

生物錳氧化物的平均孔徑為35.56 nm，為中孔結構，比表面和孔體積分別為41.49 m2/g和0.373 cm3/g。

表1 錳氧化物樣品Mn(2p3/2)的多峰擬合結果

2.3 吸附作用的影響因素

2.3.1 pH值對吸附的影響

圖7為不同pH值條件下錳氧化物對4種重金屬的去除率。從圖7中可以看出隨著pH值的升高，生物錳氧化物對Cu(II)和Zn(II)的去除率呈現逐漸升高的趨勢，這可能是因為隨著溶液pH值升高，生物錳氧化物表面聚集的負電荷量增加，負電荷與金屬陽離子之間的靜電吸引作用增強，從而吸附作用增強。此外，有研究表明，錳氧化物在pH值較高的溶液中其結晶度會有所降低，這種狀態更有利于重金屬的吸附[7]。

圖7 初始pH值對錳氧化物吸附重金屬的影響

隨著pH值升高，Cr(III)的去除率呈現先升高后降低的趨勢。這是因為隨著pH值升高，溶液中由Cr(III)被生物錳氧化物氧化成以陰離子形態存在的Cr(VI)含量逐漸降低，由于生物錳氧化物表面的電荷特性使得其對Cr(III)的吸附作用強于對Cr(VI)的吸附作用，因此一定范圍內升高pH值有利于Cr(III)的吸附去除。而溶液pH值大于5時，溶液中的Cr(III)會以Cr(OH)2+、Cr(OH)2+或者Cr(OH)3的形式存在，此類形態不利于吸附作用發生，從而去除率降低。

在實驗pH值范圍內，生物錳氧化物對As(III)的吸附作用均較弱，且pH值對吸附影響無明顯規律。

綜合分析，錳氧化物對4種重金屬吸附反應的最適pH值為4～6。

2.3.2 離子強度對吸附的影響

圖8為不同離子強度條件下生物錳氧化物對4種重金屬的去除率。由圖8可知隨著離子強度增加，Cu(II)、Zn(II)和Cr(III)的去除率呈現逐漸降低的趨勢。因為Na+的引入會占據錳氧化物表面的部分活性吸附位點，此外，在較高濃度的電解液條件下生物錳氧化物微粒之間容易發生團聚現象，使得其比表面積有所減小。另一方面，離子強度對吸附反應影響較小，說明通過電荷吸引和離子交換等方式被吸附到錳氧化物表面的重金屬量不多，即由庫倫引力導致的吸附作用較弱，猜想吸附反應發生后錳氧化物與重金屬離子之間形成了穩定的配位化合物。As(III)在錳氧化物上的吸附過程沒有明顯受到離子強度的干擾，可能是因為錳氧化物上As(III)的吸附位點幾乎不被Na+占據。

圖8 離子強度對錳氧化物吸附重金屬的影響

2.3.3 溫度對吸附的影響

圖9為不同溫度條件下生物錳氧化物對4種重金屬的去除率。由圖9可知，Cu(II)和Zn(II)的去除率隨著溫度的升高而逐漸增大，這可能是因為當溫度升高時布朗運動會隨之加快，即金屬陽離子會更快地與錳氧化物表面可交換的陽離子發生交換作用或更快地被吸附到結構晶格位點中。升高溫度能夠增大生物錳氧化物對Cu(II)和Zn(II)的去除率，說明該吸附過程為吸熱反應過程。

Cr(III)的去除率受溫度影響較小。As(III)的去除率受溫度影響情況與Cu(II)和Zn(II)完全相反，這是因為溶液中的As(III)大多以亞砷酸根等陰離子形式存在，研究表明金屬氧化物對陰離子的吸附過程為放熱反應過程，溫度升高有利于吸附向逆反應方向進行，從而導致錳氧化物中部分吸附的砷解吸出來進入溶液[8]。

圖9 溫度對錳氧化物吸附重金屬的影響

2.3.4 等溫吸附特征

4種重金屬在不同濃度條件下生物錳氧化物對其吸附量變化如圖10所示。由圖10可知，在低濃度時隨著濃度的增加生物錳氧化物對Cu(II)的吸附量快速升高，升高幅度在高濃度時有所減緩，但依然保持上升趨勢，說明在該濃度范圍內生物錳氧化物對Cu(II)的吸附還未達到飽和；對Zn(II)的吸附量隨著濃度的升高先增加后減?。粚Ρ菴u(II)和Zn(II)的吸附現象，在前者吸附量不斷增加時后者吸附量有一定減小的趨勢，說明錳氧化物對Cu(II)的吸附親和力較強，在吸附容量一定且重金屬濃度較大時Zn(II)的吸附受Cu(II)吸附的影響。在Cr(III)質量濃度為0.5～5.0 mg/L時，生物錳氧化物對其吸附也未達到飽和容量；對As(III)的吸附量隨著濃度的增加緩慢上升后趨于平衡。

圖10 錳氧化物對重金屬的等溫吸附曲線

在4種重金屬最大初始濃度下，生物錳氧化物對混合重金屬溶液中Cu(II)、Zn(II)、Cr(III)、As(III)的吸附量依次為：70.184、15.140、9.141、0.089 mg/g，表現出了較好的重金屬吸附容量。

2.3.5 吸附動力學特征

4種重金屬吸附量隨反應時間的變化趨勢如圖11所示。在吸附反應初期(120 min前)，生物錳氧化物對Cu(II)和Zn(II)的吸附量快速上升，在120～300 min時上升幅度較小，之后吸附反應逐漸達到平衡。這種變化趨勢是因為在反應初期，生物錳氧化物層間結構中吸附位點較多，重金屬能快速地占據到相應位點上而被吸附;當吸附反應進行到一定階段時，錳氧化物表面活性位點有所減少，此時重金屬濃度也相對較低，液固界面的傳至動力減弱，導致吸附速度減慢，反應最終達到平衡。

生物錳氧化物對Cr(III)的吸附速度較快，在反應開始5 min內就可達到平衡；對As(III)的吸附量隨反應時間的增加出現波動式變化，最終在反應360 min時達到平衡，這可能與錳氧化物對砷的氧化及砷在不同反應時間段的存在形態有關。

總體而言，生物錳氧化物對4種重金屬的吸附反應較為快速，吸附反應達到平衡時，錳氧化物對Cu(II)、Zn(II)、Cr(III)、As(III)的平衡吸附量分別為40.02、17.22、5.99、0.20 mg/g。

圖11 錳氧化物對重金屬的吸附動力學曲線

3 結論

(1)由錳氧化細菌Sphingopyxissp. 4-15介導生成的生物錳氧化物中含有MnO2、Mn3O4和MnO等晶體錳氧化物，為瓣片狀結構，瓣片結構之間相互交聯且完全包裹在菌體細胞表面，呈現出形貌較規則的花球狀。BET分析結果顯示錳氧化物平均孔徑為35.56 nm，為中孔結構，比表面積為41.49 m2/g。Mn、C、O、N為該生物錳氧化物的主要組成元素，Mn4+、Mn3+和Mn2+在錳氧化物中共存，但主要以高價態Mn4+和Mn3+為主，平均錳氧化度為3.32。

(2)升高pH值總體上有利于生物錳氧化物對Cu(II)、Zn(II)和Cr(III)的吸附，As(III)的吸附去除受pH值影響較小，吸附反應最適pH值為4～6。離子強度對4種重金屬的吸附過程干擾較小。升高溫度對錳氧化物吸附去除Cu(II)和Zn(II)有一定的促進作用，而對As(III)的吸附產生小幅度的抑制。

(3)錳氧化物對Cu(II)、Zn(II)、As(III)的吸附在反應360 min時可達到平衡，對Cr(III)的吸附在反應5 min內達到平衡。在4種重金屬最大初始濃度下，生物錳氧化物對Cu(II)、Zn(II)、Cr(III)、As(III)的吸附量依次為：70.184、15.140、9.141、0.089 mg/g，具有較好的重金屬吸附容量。